楊丹荔，羅輯，賈龍玉 ，陳云飛

1.內(nèi)江師范學(xué)院沱江流域高質(zhì)量發(fā)展研究中心，四川 內(nèi)江 641100；2.中國科學(xué)院、水利部成都山地災(zāi)害與環(huán)境研究所，四川 成都 610041；3.成都理工大學(xué)地球科學(xué)學(xué)院，四川 成都 610059

環(huán)境問題由來已久，人們所普遍關(guān)注的重金屬污染中，鉛由于其生物毒性大且可通過大氣的遠(yuǎn)距離運(yùn)輸而影響偏遠(yuǎn)和相對潔凈的地區(qū)（Spokes et al.，1995），對全球尺度的生態(tài)安全產(chǎn)生危害而備受學(xué)者們關(guān)注。在歐洲，可檢測到的大氣鉛污染早在6000年前就已開始，主要是由于土壤粉塵和農(nóng)業(yè)活動(dòng)。自工業(yè)革命以來，化石燃料燃燒、金屬冶煉以及汽車尾氣的排放等人類活動(dòng)導(dǎo)致大氣中的鉛不斷增加。國外不少學(xué)者利用冰芯（Rosman et al.，1993）、湖泊及海洋沉積物（Farmer et al.，1996；Renberg et al.，2002）、泥炭沼澤（Fancois et al.，2007）及樹輪（Padilla et al.，2002）等研究大氣鉛的污染歷史，其研究結(jié)果均指出在 1950年以后是鉛沉降增強(qiáng)的時(shí)期，尤其是 1950—1980年是全歐洲最大的鉛排放時(shí)期。同樣在中國，尤其是在偏遠(yuǎn)且純凈的青藏高原區(qū)，已有不少學(xué)者監(jiān)測到外源污染物對該地區(qū)生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生的負(fù)面影響已經(jīng)凸顯，包括在該地區(qū)冰芯（李真等，2006）、湖泊沉積物（Bing et al.，2016）以及樹輪（何詠梅等，2021）中均監(jiān)測到鉛污染在近幾十年以來其濃度呈現(xiàn)出明顯增加的趨勢。但常規(guī)用以監(jiān)測和記錄重金屬污染的手段有其各自的優(yōu)點(diǎn)，但也有不可避免的缺陷（Alley，2010；Bacon et al.，2017）。在此基礎(chǔ)上，不少學(xué)者越來越關(guān)注生態(tài)系統(tǒng)對重金屬的富集和監(jiān)測作用，包括利用苔蘚監(jiān)測歐洲大氣鉛污染（Stankovic et al.，2018）；利用青藏高原東部林線樣帶中植物和土壤重金屬的分布監(jiān)測到鉛濃度由東南向西北遞減（Luo et al.，2014，2015；Tang et al.，2014，2015）。因此，生態(tài)系統(tǒng)對鉛污染的響應(yīng)，為鉛污染的監(jiān)測提供了方便可靠的條件。而建立在冰川退縮區(qū)的植被演替序列，不僅可以較為準(zhǔn)確的測定重金屬在生態(tài)系統(tǒng)中的吸收、遷移、周轉(zhuǎn)和分配特征，進(jìn)而探索其在原生演替序列逐級傳遞和富集的生物地球化學(xué)過程；還可測定原生演替序列上大氣沉降輸入的重金屬通量，從而獲得演替序列時(shí)間尺度上的重金屬污染記錄，反演一定時(shí)間范圍內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)中重金屬的輸入情況。

位于青藏高原東緣貢嘎山東坡的海螺溝冰川退縮區(qū)，自小冰期結(jié)束以來發(fā)育了典型的土壤年代序列和完整的植被演替序列，其獨(dú)特的自然條件和演化過程，為探索復(fù)雜環(huán)境中重金屬的污染歷史記錄提供了天然的實(shí)驗(yàn)場所。不少學(xué)者已在該演替序列上開展了鎘和汞的生物地球化學(xué)研究，揭示了鎘和汞在該演替序列的富集過程，并反演出近120多年來大氣鎘和汞的污染歷史（Wang et al.，2020a，2020b；佘佳，2014）。而關(guān)于鉛在該演替序列的研究包括苔蘚對大氣鉛污染的監(jiān)測（Wang et al.，2019）、表層土壤鉛的富集（楊丹荔等，2020）以及利用鉛同位素對其來源示蹤（Bing et al.，2014）等。但有關(guān)整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)鉛的富集特征和積累過程的研究還不夠完善。因此，本文以海螺溝冰川退縮區(qū)為載體，研究各演替階段生態(tài)系統(tǒng)中鉛的富集特征并利用 1890—2017年生態(tài)系統(tǒng)鉛的積累速率來反演該演替序列鉛的污染過程。這對貢嘎山東坡生態(tài)系統(tǒng)重金屬含量與貯量的研究具有重要意義，同時(shí)豐富了相關(guān)研究的方法和數(shù)據(jù)，為重建重金屬的污染歷史提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣地的設(shè)置

結(jié)合海螺溝冰川最早的科學(xué)記載資料（1930年）以及先鋒樹種定居（即冰川消退到樹木幼苗發(fā)芽之間的時(shí)間）和冰川退縮區(qū)最大樹木年齡的時(shí)間間隔確定各樣地的冰川退縮時(shí)間，并通過樹木年輪進(jìn)行校正。根據(jù)2017年野外實(shí)地調(diào)查資料，分別在冰川退縮時(shí)間的 2017年（S0），2000年（S1），1980年（S2），1970年（S3），1958年（S4），1930年（S5）和1890年（S6）布設(shè)7個(gè)連續(xù)樣地（圖1）。S0為冰川退縮后形成的裸地。在冰川退縮后的第4年開始有先鋒物種入侵，在S1樣地，一些灌叢及喬木幼苗如沙棘（Hippophae rhamnoides）、柳樹（Salixspp.）和冬瓜楊（Populus purdomii）等進(jìn)入以黃芪（Astragalus membranaceus(Fisch.) Bung）為主的草本群落，形成演替初期的草灌階段；S2—S4樣地，冬瓜楊憑借較高的光合速率和較快的高生長優(yōu)勢，占據(jù)林冠上層，形成演替中期以冬瓜楊為優(yōu)勢種的落葉闊葉林群落；峨眉冷杉（Abies fabri）在冬瓜楊形成的郁閉環(huán)境下快速生長逐步成為群落優(yōu)勢種，到S5樣地形成以冬瓜楊和峨眉冷杉為主的針闊混交林群落；隨著峨眉冷杉進(jìn)入主林層，喜陽的冬瓜楊生長受限并逐步退出群落，最終在S6樣地形成以峨眉冷杉和麥吊云杉（Picea brachytyla）為主的針葉林頂極群落（楊丹丹等，2015）。

圖1 研究區(qū)及采樣點(diǎn)設(shè)置Figure 1 The studied area and sampling sites

1.2 野外取樣及樣品分析

作者于2017—2018年進(jìn)行野外取樣。由于S0樣地為原生裸地，土壤尚未發(fā)育，僅取冰川末端堆積物細(xì)砂進(jìn)行元素含量的測定。在 S1—S6各樣地隨機(jī)布設(shè)3個(gè)10 m×10 m的樣方，記錄樣方內(nèi)喬木層各優(yōu)勢種的名稱、胸徑、樹高等信息，并采集樣地內(nèi)各優(yōu)勢種干、皮、枝、葉和根各部位的樣品。根據(jù)實(shí)測的胸徑和樹高估算喬木層各優(yōu)勢種的生物量。有關(guān)該地區(qū)喬木層的生物量已在相關(guān)的研究中發(fā)表（楊丹丹等，2015）。在每個(gè)10 m×10 m的樣方內(nèi)，設(shè)置1 m×1 m的代表性小樣方，記錄樣方內(nèi)所有灌木、草本和苔蘚的名字和數(shù)量，采用收獲法分別獲得樣方內(nèi)所有灌木、草本及苔蘚，并將所有灌木、草本及苔蘚的樣品分別混合后記錄其各自的鮮重。隨后在設(shè)置0.5 m×0.5 m的小樣方并挖一個(gè)土壤剖面，按照野外土壤發(fā)育性狀，將土壤分為：Oe層，土壤有機(jī)質(zhì)未完全分解的半分解層；Oa層，土壤有機(jī)質(zhì)完全分解形成腐殖質(zhì)的全分解層（土壤Oe層和Oa層為土壤O層）；C層，母質(zhì)層。由于該演替序列土壤發(fā)育時(shí)間較短，未見淀積層和淋溶層的形成。記錄每層土壤的厚度，并挑出土壤中的根系和石礫，采用環(huán)刀法測定土壤的容重，然后分層采集土壤樣品。將收集的所有樣品帶回實(shí)驗(yàn)室，植物樣品置于 65 ℃烘干至恒定質(zhì)量并測定其干質(zhì)量，將灌木、草本、苔蘚的干質(zhì)量作為其生物量，同時(shí)用作樣品元素分析。土壤樣品經(jīng)自然風(fēng)干后，用瑪瑙研缽粉碎至≤200目，植物等樣品經(jīng)粉碎或剪碎至長度≤2 mm。將處理好的植物樣品和土壤樣品分別經(jīng)鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸敞開消解和硝酸雙氧水氫氟酸微波消解后，其全溶液通過 ICP-MS分別測定鉛的含量。

1.3 數(shù)據(jù)分析

（1）表層土壤鉛的富集系數(shù)，其計(jì)算公式為（Aloupi et al.，2001）：

式中：

E——富集系數(shù)；

m——土層；

w3(Pb)/w3(Al)——C層鉛含量與鋁含量之比；

wm(Pb)/wm(Al)——土壤某層中鉛含量與鋁含量之比。

（2）生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，為植物某部位重金屬含量與該植物細(xì)根中元素含量的比值，反映了植物不同部位對重金屬的運(yùn)移能力。其計(jì)算公式為：轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)=地上部分各部位鉛含量/細(xì)根鉛含量（陳文德等，2009）。

（3）生物富集系數(shù)，為植物某部位某元素含量與土壤該元素含量之比，反映植物從土壤中攝取該元素的能力。當(dāng)富集系數(shù)>1時(shí)，表征該元素在植物體內(nèi)富集。其計(jì)算公式為：生物富集系數(shù)=植物各部位鉛的含量/土壤鉛的含量。（其中土壤鉛的含量以各層的厚度為權(quán)重通過加權(quán)平均得到）（董林林等，2008）。

（4）生態(tài)系統(tǒng)各層鉛的貯量及積累速率：植被各層鉛的貯量通過生物量與其含量的乘積得到，土壤各層鉛的貯量通過含量與厚度和容重的乘積得到。各層的積累速率為：

式中：

R——積累速率；

P——各演替階段活體植被和土壤的鉛貯量；

t——冰川退縮的時(shí)間；

i=1—6，即S1—S6樣地。

本文的研究區(qū)位置圖采用Arcgis軟件繪制，數(shù)據(jù)分析及研究結(jié)果圖采用 Origin 2020軟件進(jìn)行繪制，研究區(qū)的大氣軌跡圖通過 HYSPLIT后向軌跡模型進(jìn)行繪制。

2 研究結(jié)果與分析

2.1 土壤鉛的富集特征

以 S0樣地所采集的冰川細(xì)砂中鉛的含量作為該地區(qū)的背景值，土壤Oe層的鉛含量在S4—S6樣地高于背景值，土壤Oa層的鉛含量在各樣地均高于背景值，土壤C層的鉛含量除S6樣地外均低于背景值，且土壤各層鉛的含量在 S2—S6樣地主要表現(xiàn)為Oa層>Oe層>C層（圖2）。此外，土壤Oe層鉛含量為 14.69—52.03 mg·kg?1，Oa層為 33.00—68.47 mg·kg?1，且土壤Oe層和Oa層中鉛含量的變化趨勢較為一致，均隨演替呈先增長后下降的趨勢；土壤 C 層鉛含量在 15.95—30.16 mg·kg?1，隨演替的波動(dòng)較小。

圖2 不同樣地土壤各層鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)及表層土壤的富集系數(shù)Figure 2 Mass fraction of Pb in each soil layer and enrichment coefficient of surface soil

土壤Oe層和Oa層鉛的富集系數(shù)隨演替呈先增長后下降的趨勢，且均在S5樣地分別達(dá)最大值9.88和5.47，遠(yuǎn)高于富集系數(shù)的臨界值1，說明該演替序列土壤中的鉛表現(xiàn)出明顯的表層富集，尤其是土壤Oe層在S5樣地的富集系數(shù)接近10，顯示出該演替序列土壤O層中的鉛并非來源于成土母質(zhì)，極大可能受凋落物的分解或大氣鉛沉降的影響導(dǎo)致含量較高。

2.2 活體植被鉛的富集特征

2.2.1 優(yōu)勢喬木

從各樣地優(yōu)勢喬木不同部位的鉛含量來看（圖3），沙棘表現(xiàn)為細(xì)根>皮>葉>中根>粗根>枝>干，柳樹為細(xì)根>葉>中根>枝>皮>粗根>干，冬瓜楊為細(xì)根>枝>中根>葉>皮>粗根>干，峨眉冷杉為細(xì)根>枝>中根>葉>粗根>皮>干。可見，各優(yōu)勢喬木均表現(xiàn)為細(xì)根中的鉛含量最高，干中的鉛含量最低。此外，沙棘地下部分根的平均鉛含量（0.32—4.6 mg·kg?1）比地上部分各部位平均鉛含量（0.45—3.31 mg·kg?1）高 1.47倍，柳樹地下部分（0.49—21.1 mg·kg?1）比地上部分（0.34—3.12 mg·kg?1）高 3.45倍，冬瓜楊地下部分（0.57—16.2 mg·kg?1）比地上部分（0.35—7.08 mg·kg?1）高 1.71倍，峨眉冷杉地下部分（0.60—7.4 mg·kg?1）比地上部分高（0.25—7.43 mg·kg?1）高 1.55倍。可見，各優(yōu)勢喬木不同部位的鉛含量均表現(xiàn)為地下部分>地上部分。

圖3 各優(yōu)勢喬木不同部位的鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)Figure 3 Mass fraction of Pb in different parts of dominant trees

為進(jìn)一步說明鉛在喬木各部位的遷移與富集，本文引入生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)和生物富集系數(shù)反映植物各部位對鉛的運(yùn)移能力和富集程度。從喬木地上各部位的生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)來看（圖 4），沙棘皮的運(yùn)移能力最高，柳樹葉的運(yùn)移能力最高，而冬瓜楊和峨眉冷杉枝的運(yùn)移能力最高。此外，沙棘地上各部位的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最高，其次為峨眉冷杉、冬瓜楊和柳樹。但除峨眉冷杉枝的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù) (1.09)>1以外，其余優(yōu)勢喬木各部位的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均<1。從喬木各部位的生物富集系數(shù)來看，除峨眉冷杉皮中鉛的富集系數(shù)較高外，其余均在細(xì)根中的富集系數(shù)最高。此外，各優(yōu)勢喬木地下部分的富集系數(shù)均高于地上部分，且柳樹的富集系數(shù)最高，其次為冬瓜楊、沙棘和峨眉冷杉。由此可見，各優(yōu)勢喬木地上部分的運(yùn)移能力較低，而地下部分的富集程度均高于地上部分，根系所吸收的鉛可能大部分被存留在根系組織中。

圖4 各優(yōu)勢喬木不同部位鉛的生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)和生物富集系數(shù)Figure 4 Biological transport coefficient and bioaccumulation coefficient of Pb in different parts of dominant trees

2.2.2 林下植被層

灌木層枝鉛的含量高于葉，但二者在整個(gè)演替序列的變化不大（圖5）；草本層鉛的含量在S1樣地最高達(dá)8.7 mg·kg?1，且隨冰川退縮時(shí)間的增加呈先下降后增長的趨勢；地被層（苔蘚）鉛的平均含量為17.23 mg·kg?1，尤其是S1樣地地被層的鉛含量高達(dá)31.62 mg·kg?1，并超過該樣地表層土壤中鉛的含量，且明顯高于林下的其他植被層?？梢姡窒轮脖恢械乇粚訉︺U的富集能力較強(qiáng)，可能會(huì)造成生態(tài)系統(tǒng)中鉛等有毒重金屬在其生物量中的積累。

圖5 林下各植被層鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)Figure 5 Mass fraction of Pb in each undergrowth vegetation layer

2.3 生態(tài)系統(tǒng)鉛的積累動(dòng)態(tài)

生態(tài)系統(tǒng)鉛的總貯量隨演替呈波動(dòng)增長的趨勢（圖6），從S1樣地的64.64 kg·hm?2增長到S6樣地的 227.16 kg·hm?2。其中，活體植被的鉛貯量隨演替從S1樣地的0.01 kg·hm?2增長到S5樣地的0.58 kg·hm?2，到S6樣地略有下降，而土壤鉛貯量從S1樣地的64.83 kg·hm?2增長到S6樣地的226.68 kg·hm?2?？梢姡鳂拥赝寥楞U貯量占生態(tài)系統(tǒng)總貯量的99%以上，是生態(tài)系統(tǒng)鉛的最大儲存庫。

圖6 生態(tài)系統(tǒng)活體植被與土壤鉛的貯量Figure 6 Pb storage in living vegetation and soil of ecosystem

在活體植被中，喬木層鉛貯量隨演替逐漸增加，到S5樣地達(dá)最大值0.35 kg·hm?2，其所占比例在各樣地均達(dá)60%以上，尤其是S3樣地所占比例達(dá)90%。其中，S1樣地喬木層中沙棘的鉛貯量最高，但隨植被的演替，到S4樣地冬瓜楊的鉛貯量達(dá)0.27 kg·hm?2，約占整個(gè)活體植被鉛貯量的76%；到演替末期形成以峨眉冷杉為主的針葉林后，峨眉冷杉的鉛貯量為0.26 kg·hm?2，約占活體植被鉛貯量的50%?？梢?，各優(yōu)勢喬木鉛貯量的動(dòng)態(tài)變化與其演替趨勢是一致的。灌木層的鉛貯量隨演替從S1樣地的0.02 g·hm?2增長到 S6 樣地的 81.02 g·hm?2，但在整個(gè)演替序列中其鉛貯量僅占活體植被鉛貯量的5.35%。草本層鉛貯量呈先增長后下降的趨勢，并在S4樣地達(dá)最大值 6.02 g·hm?2，其貯量占活體植被鉛貯量的比重也非常小，僅為2.38%。地被層（苔蘚）鉛貯量的變化趨勢與喬木層一致，均在S5樣地達(dá)最大值0.18 kg·hm?2，其占活體植被鉛貯量的比重最大可達(dá)36%。因此，喬木層和地被層是活體植被中鉛的主要存貯單元，而灌木層和草本層的鉛貯量較低且所占比重小，對鉛在活體植被中的分配格局影響較小。

土壤鉛總貯量隨演替呈波動(dòng)的增長趨勢，在S2樣地略有下降。土壤Oe層和Oa層的鉛貯量隨演替呈先增長后下降的趨勢，并在 S5樣地分別達(dá)最大值 7.50 kg·hm?2和 54.35 kg·hm?2，土壤 C 層的鉛貯量在整個(gè)演替序列呈波動(dòng)增長的趨勢。

此外，生態(tài)系統(tǒng)鉛的積累速率不僅能夠量化整個(gè)演替序列對鉛的積累過程，還能反演一定時(shí)間范圍內(nèi)鉛的污染歷史。本文根據(jù)貢嘎山東坡樹木年輪（距離海螺溝冰川退縮區(qū)峨眉冷杉頂極群落直線距離約200 m）反演該地區(qū)百年來重金屬污染歷史（何詠梅等，2021），并結(jié)合海螺溝冰川退縮區(qū)原生演替序列120多年來生態(tài)系統(tǒng)鉛的積累過程，進(jìn)一步說明生態(tài)系統(tǒng)對鉛污染的監(jiān)測作用。從圖7可以看出，1860—1920年間，樹輪中鉛的含量較低且變化較小，1920年以后樹輪中的鉛含量呈波動(dòng)性增長，尤其是1905—1955年以及1970—1995年這兩個(gè)時(shí)間范圍內(nèi)，樹輪中鉛的含量增長較為明顯。從海螺溝冰川退縮區(qū)原生演替生態(tài)系統(tǒng)鉛的積累速率來看，1890—1930年生態(tài)系統(tǒng)鉛的積累速率變化平穩(wěn)，1930年以后則呈現(xiàn)出波動(dòng)性增長，尤其是在1958—1970年和1980—2000年這兩個(gè)時(shí)間范圍內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)對鉛的積累較為明顯，并且能很好的與樹輪中鉛含量的變化趨勢相對應(yīng)。這說明生態(tài)系統(tǒng)對鉛的反應(yīng)較為敏感，其植被和土壤對鉛污染的響應(yīng)能夠反演近百余年時(shí)間尺度上鉛的污染記錄。

圖7 生態(tài)系統(tǒng)鉛的貯量與樹輪鉛質(zhì)量分?jǐn)?shù)Figure 7 Pb storage in ecosystem and mass fraction of Pb in tree rings

3 討論

3.1 原生演替生態(tài)系統(tǒng)對鉛的富集作用

不同演替階段各優(yōu)勢喬木地上部分鉛含量及其轉(zhuǎn)運(yùn)能力和富集程度均較低，而細(xì)根中鉛的含量和富集程度明顯高于其他部位?？梢娭参锔克盏你U絕大部分被存留在根系組織，只有很少一部分鉛借助共質(zhì)體被轉(zhuǎn)移到地上部分（夏時(shí)雨等，1994）。這主要是由于土壤中的鉛大部分以Pb(OH)2、PbCO3等難溶性鹽及有機(jī)絡(luò)合態(tài)存在，導(dǎo)致土壤中鉛的移動(dòng)性較差且植物有效性低（唐榮貴，2015）。此外，植物根系所吸收的鉛在向地上部分轉(zhuǎn)運(yùn)的過程中還會(huì)受到內(nèi)皮層組織中凱氏帶屏障作用的影響，進(jìn)一步阻擋鉛的輸送。而土壤中的鉛能被根毛吸附并保留在細(xì)胞壁上從而促進(jìn)細(xì)根對鉛的吸收（Kabata-Pendias，2000；Uzu et al.，2010）。因此，鉛經(jīng)過根系吸收再向植物地上部位運(yùn)移較為困難。雖然葉片能夠吸附大氣中的鉛而導(dǎo)致其含量較高（陳英旭等，2000），但該植被演替序列各優(yōu)勢喬木葉片的鉛含量并沒有明顯高于其他地上部分。因此，受土壤鉛的存在形態(tài)以及植物根系不同部位和組織差異化分布的影響，導(dǎo)致該演替序列各優(yōu)勢喬木地下根系鉛的含量明顯高于地上部分。值得注意的是，峨眉冷杉枝鉛的含量與細(xì)根鉛的含量相當(dāng)，且枝中鉛的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)也明顯高于峨眉冷杉及其他優(yōu)勢喬木不同部位的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)。這可能是由于針葉根系較強(qiáng)的有機(jī)酸分泌能力使得土壤 pH值下降從而增加土壤溶液中鉛的溶解度（夏時(shí)雨等，1994）。此外，有機(jī)酸還可以促進(jìn)鉛從植物根系向地上部分轉(zhuǎn)移（Tyler，1990），而導(dǎo)致峨眉冷杉枝的鉛含量較高。林下植被中，地被層（苔蘚）鉛的平均含量高達(dá) 17.23 mg·kg?1，明顯高于喬木、灌木各部位以及草本層的鉛含量，且苔蘚生物量對該演替序列生態(tài)系統(tǒng)活體植被總生物量的貢獻(xiàn)不足 5%（楊丹丹等，2015），但其鉛的積累貢獻(xiàn)最大可達(dá)36%，表現(xiàn)出對鉛的明顯富集。在早期的研究中，已有不少學(xué)者利用苔蘚生物監(jiān)測大氣有毒金屬污染水平（Boutron et al.，1991；Stankovic et al.，2018），并指出苔蘚具有較強(qiáng)的鉛吸收能力（Wang et al.，2019）。而苔蘚植物主要分布于高山高寒地區(qū)。因此，基于苔蘚在高山生態(tài)系統(tǒng)中的分布范圍較廣且對鉛的吸收能力較強(qiáng)，可能會(huì)造成這些地區(qū)對鉛的富集。

表層土壤Oe層和Oa層的鉛含量在整個(gè)演替序列的變化趨勢一致，表現(xiàn)出隨演替先增長后下降的趨勢。從土壤O層鉛的富集系數(shù)來看，其含量的變化并非受成土母質(zhì)的影響，而可能受到來自凋落物歸還、根系以及大氣沉降等因素的影響（楊丹荔等，2020）。該演替序列中期形成以冬瓜楊為主的落葉闊葉林群落，其凋落量達(dá)整個(gè)演替階段的最大值（楊丹丹等，2015），枝和葉等吸收的鉛通過凋落物分解歸還于土壤導(dǎo)致表層土壤鉛含量增加；根系作為該演替序列優(yōu)勢種鉛富集的主要部位，同樣會(huì)導(dǎo)致土壤中的鉛含量增加。此外，到 S6樣地，土壤O層中鉛的含量有所下降，這可能與該演替序列表層土壤pH值的變化有關(guān)。S1樣地表層土壤的pH值高達(dá)8.54（楊丹荔等，2020），隨著植被的演替尤其是 S6樣地形成以峨眉冷杉為主的針葉林后，一方面針葉樹種根系的外生菌根分泌有機(jī)酸的能力較強(qiáng)；另一方面針葉樹種凋落物的酸性較低，這導(dǎo)致S6樣地表層土壤的pH值僅為4.3，表現(xiàn)出明顯的酸化。而土壤的pH值越低，土壤對鉛的“固定”能力和吸持能力也越弱（王春苗等，2009）。因此，在酸性土壤條件下，鉛的淋溶遷移能力較強(qiáng)，而滯留在土壤中的鉛相對減少（Glover et al.，2002；潘勝強(qiáng)等，2014），這也導(dǎo)致該演替序列表層土壤鉛含量在演替末期略有下降。

3.2 原生演替生態(tài)系統(tǒng)鉛反演的污染歷史

常用的元素地球化學(xué)記錄的自然檔案有冰巖芯、樹木年輪、湖泊沉積物以及黃土剖面等。通過對比分析冰芯、湖泊沉積等對重金屬的污染歷史記錄可知，在格陵蘭（Boutron et al.，1991）和阿爾卑斯山 Monta Rosa地區(qū)（Schwikowski et al.，2004）的冰芯中發(fā)現(xiàn)在 20世紀(jì) 70年代鉛的含量達(dá)到峰值；在加拿大Clair湖芯（Ndzangou et al.，2005）中也發(fā)現(xiàn) 1975年沉積物中的鉛濃度明顯增高。而在研究青藏高原地區(qū)重金屬污染歷史的結(jié)論中發(fā)現(xiàn)，帕米爾高原的慕士塔格冰芯（李真等，2006）中的鉛濃度在1970—1990年間出現(xiàn)兩個(gè)峰值，隨后逐漸下降；在喜馬拉雅山系中段的希夏邦馬峰達(dá)索普冰芯（霍文冕等，1999）中發(fā)現(xiàn) 20世紀(jì) 70年代以后的鉛濃度增長非常明顯；在貢嘎山草海子湖泊沉積中鉛的人為通量在 1950年以后顯著增加，并在20世紀(jì)90年代中期達(dá)到峰值，隨后逐漸減?。˙ing et al.，2016）；貢嘎山東坡峨眉冷杉樹輪中鉛的含量在1905—1955年以及1970—1995年呈上升趨勢。由此可見，無論從全球還是青藏高原地區(qū)鉛的污染歷史記錄來看，工業(yè)革命以來冰芯、湖泊沉積以及樹輪所記錄的鉛含量總體呈波動(dòng)增長的趨勢并在1970年左右達(dá)到峰值，隨后略有下降。

已有學(xué)者利用海螺溝冰川退縮區(qū)原生演替生態(tài)系統(tǒng)反演近百年來鎘的污染歷史（Wang et al.，2020a）。同樣，該原生演替序列生態(tài)系統(tǒng)中的鉛經(jīng)歷了從無到有的積累過程，其積累速率在冰川退縮1890—2000年間呈波動(dòng)變化，尤其是在1958—1970年間積累較快，并在1970年達(dá)最大值，隨后略有下降到 1980以后又有所回升?？梢姡撗萏嫘蛄猩鷳B(tài)系統(tǒng)鉛的積累過程能夠很好的與青藏高原乃至全球冰芯、湖泊沉積以及樹輪等對鉛的污染歷史記錄相對應(yīng)，反映同一時(shí)期鉛污染的歷史狀況。貢嘎山地區(qū)的大氣運(yùn)輸在冬季和春季主要受到西風(fēng)帶的影響，在夏季主要受到印度季風(fēng)的影響（Fu et al.，2009）。通過 HYSPLIT后向軌跡模型計(jì)算出2021年海螺溝冰川退縮區(qū)的大氣軌跡圖（圖8），可知該地區(qū)的大氣污染物的輸入可能主要來自于中亞和南亞地區(qū)。這些地區(qū)對 1958—1970年大氣中鉛沉降的上升均有影響，例如，印度在 20世紀(jì)50—80年代末，礦物燃料排放的廢氣位居世界第9（Pan et al.，2015）；中亞5國作為前蘇聯(lián)主要的軍事工業(yè)基地，在該時(shí)期美蘇的兩次大規(guī)模軍備競賽中可能造成污染物的大量排放（Golomb et al.，1997）。貢嘎山位于中國西南地區(qū)，已有研究表明該地區(qū)受到來自四川東北部和云南西北部等地區(qū)鉛污染長距離傳輸?shù)臍鈭F(tuán)影響（Golomb et al.，1997），而中國直到 1970年以后大氣污染防治才開始起步。此外，在過去120多年里，該演替序列生態(tài)系統(tǒng)鉛的平均積累速率為 2.12 mg·m?2·a?1，但受輸出通量的影響，大氣平均積累速率通常要低于大氣總的沉降通量。例如，中國北方大氣鉛總沉降通量（14.1 mg·m?2·a?1）比平均鉛積累速率高 3 倍（Luo et al.，2015）；而在歐洲和北美地區(qū)則比鉛的積累速率高1—3倍（Kyll?nen et al.，2009）。貢嘎山地區(qū)屬于偏遠(yuǎn)地區(qū)，當(dāng)?shù)貨]有明顯的工業(yè)污染排放和人類活動(dòng)，生態(tài)系統(tǒng)中重金屬多源于外來輸入。若未來大氣鉛的沉積通量仍然升高，這將導(dǎo)致貢嘎山地區(qū)存在潛在的鉛污染風(fēng)險(xiǎn)。

圖8 海螺溝冰川退縮區(qū)大氣軌跡圖Figure 8 Atmospheric trajectory of Hailuogou Glacier Retreat area

4 結(jié)論

海螺溝冰川退縮區(qū)原生演替生態(tài)系統(tǒng)對鉛的富集主要集中于土壤表層、優(yōu)勢喬木的細(xì)根以及地被層的苔蘚中，且隨冰川退縮時(shí)間的增加，生態(tài)系統(tǒng)對鉛的貯存也隨之增加并主要貯存于土壤之中。但值得注意的是，苔蘚的生物量對總生物量的貢獻(xiàn)不足5%，但其對植被鉛的積累貢獻(xiàn)最大可達(dá)36%，表現(xiàn)出明顯的富集能力，這對高山高寒等地區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)可能造成潛在的鉛污染。

通過原生演替生態(tài)系統(tǒng)對鉛的積累過程反演出近百年來鉛污染在 1958—1970年和 1980—2000年這兩個(gè)時(shí)間范圍內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)積累較快，尤其是在1970年出現(xiàn)明顯的峰值。這與青藏高原冰芯、貢嘎山東坡湖泊沉積和樹輪中鉛含量的變化趨勢相對應(yīng)，說明原生演替序列提供了鉛在百年時(shí)間尺度的生物地球化學(xué)記錄，也進(jìn)一步證明鉛污染通過遠(yuǎn)距離的大氣傳輸已影響到相對偏遠(yuǎn)且潔凈的地區(qū)。